DATO: AUGUST 1978
MILJØPAVIRKNINGER AV UTSLIPP TIL LUFT FRA VARMEKRAFTVERK MED FOSSILT
BRENSEL
AV
JØRGEN SCHJOLDAGER
NORSK INSTITUTT FOR LUFTFORSKNING POSTBOKS 130, 2001 LILLESTRØM
NORGE
FORORD
Denne rapporten er en samling av notater til Kjernekraftut- valget skrevet i perioden fra høsten 1977 til våren 1978.
Kjernekraftutvalget skal i 1978 legge fram for Olje- og energidepartementet sin vurdering av helse-, miljø- og
sikkerhetsproblemene ved eventuell innføring av kjernekraft- verk i Norge. Som en del av utvalgets arbeid er det foretatt
en sammenlikning med kraftverk basert på fossilt brensel.
Notatene som er samlet i denne rapporten, inngår i bakgrunns- materialet for kapittel 8, "Sammenlikning med kull-, olje- og gasskraft", i Kjernekraftutvalgets rapport.
Til det første notatet "Lokale og regionale miljøpåvirkninger.
Utslipp til luft av forurensende stoffer", er deler av materialet hentet fra tidligere NILU-rapporter, særlig
"Virkningene på naturgrunnlaget av luftbårne utslipp fra et varmekraftverk" av H. Dovland og B. Sivertsen (NILU OR 67/73, desember 1973) og "Korrosjon forårsaket av luftbårne utslipp fra et varmekraftverk" av S.E. Haagenrud (NILU OR 70/73, desember 1973).
Notatet "Spredningsforhold langs kysten av Vestlandet'' er skrevet av H. Dovland.
INNHOLDSFORTEGNELSE
Side LOKALE OG REGIONALE MILJØPÅVIRKNINGER. VIRKNINGER
AV UTSLIPP TIL LUFT 7
OM UTSLIPP, SPREDNING OG AVSETNING AV TOKSISKE
METALLER FRA KULL- OG OLJEFYRTE KRAFTVERK... 33 SPREDNINGSFORHOLD LANGS KYSTEN AV VESTLANDET 47 SAMMENLIKNING MELLOM KULL-, OLJE- OG GASSKRAFT.
INNVIRKNING AV LOKALISERING 55
GLOBALE MILJØPÅVIRKNINGER AV UTSLIPP TIL LUFT... 61 OM UTSLIPP AV DINITROGENOKSYD (N2O) FRA VARME-
KRAFTVERK MED FOSSILT BRENSEL 65
LOKALE OG REGIONALE MILJØPÅVIRKNINGER VIRKNINGER AV UTSLIPP TIL LUFT
1 SPREDNING AV LUFTFORURENSNINGER
For å forstå effekten av de forurensningene som slippes ut i atmosfæren, må en kjenne spredningen av disse etterat de er sluppet ut.
Transport av forurensning fra en kilde skjer langs banen (tra- jektorien) til det luftvolum forurensningen slippes ut i.
Trajektoriene er bestemt av vindens retning og hastighet (vindfeltet).
Spredningen (eller diffusjonen) av forurensninger er avhengig av luftas turbulente tilstand, som er gitt ved den kontinuer- lige tredimensjonale variasjon i vindens retning og hastighet.
Vindretningen på stor skala er vesentlig bestemt av trykk- variasjoner slik de for eksempel avtegner seg på et synoptisk værkart. Transporten av forurensninger på denne skalaen er vesentlig to-dimensjonal, idet den består i en horisontal forflytning av forurensningene over store avstander (opptil 1000-2000 km).
På mindre skala (meso-skala) er det trykkdrevne vindfeltet pålagret vind drevet av døgnlige variasjoner i oppvarming av sjø og land. Videre vil topografiske forhold påvirke vinden på denne skalaen ved kanalisering i daler, avbøyning over terreng med stor ruhet, etc.
Målinger av vindretning i et punkt presenteres vanligvis som en vindfrekvensfordeling over alle retninger (vindrose). Når
målinger er gjort gjennom en årrekke, representerer en slik vindrose sannsynligheten for at det skal blåse i en gitt ret- ning. Den framherskende vindretningen og frekvensen av denne har stor betydning for å vurdere virkningen av forurensninger over lang tid.
En luftstrøm beskrives vanligvis som summen av en midlere be- vegelse og en turbulent bevegelse. De turbulente bevegelsene sprer skyen i høyden og til siden slik at gass-skyens utstrek- ning blir større og konsentrasjonene mindre når avstanden fra utslippet Øker.
Atmosfærens turbulente tilstand er avhengig av følgende faktorer:
- Den vertikale temperaturstrukturen i atmosfæren.
- Endringen av vindstyrken med høyden.
- Den mekaniske effekten av gjenstander som står i luftstrømmen.
Når luft strømmer over en ujevn bakke, vil den løftes, senkes og strømme rundt ujevnhetene, avhengig av dimensjonen og formen på disse. På denne måte vil det genereres mekanisk turbulens, som Øker med økende vindstyrke.
Velutviklet mekanisk indusert turbulens resulterer oftest i nøytral ternperatursjiktning. I en nøytral umettet atmosfære avtar temperaturen med ca 1°e pr 100 m. Forurensningene spres vanligvis godt under slike forhold.
Hvis lufta nær bakken varmes opp til den er varmere enn lufta over, oppstår det en vertikal varmestrøm, og dess større opp- varmingen er, dess kraftigere blir vertikaltransporten eller blandingen. Når temperaturen avtar med høyden med mer enn ca 1°e pr 100 m sier en at atmosfæren er instabil.
Stabil temperatursjiktning forekommer når temperaturen Øker med høyden. Den turbulens som dannes under slike forhold er rent mekanisk betinget av vindstyrken, vindstyrkens variasjon med høyden og underlagets ruhet.
Svært stabil luft kan oppstå som resultat av utstråling av varme fra bakken om natta. I værsituasjoner med et svakt vind- felt i høyden og klarvær vil det i senkninger kunne dannes
"kaldluftsjøer" hvor temperaturen Øker sterkt med høyden (temperaturinversjon). Spesielt i vinterhalvåret vil slike områder ha luftstagnasjon og gi ugunstige spredningsforhold for de forurensninger som slippes ut i kaldluftsjøen.
For høye skorsteiner med stort varmeoverskudd (varmekraftverk) er det ofte ikke inversjonssituasjonene, men situasjonene med instabil luft, som gjerne opptrer·på varme sommerdager, som er de mest kritiske for høye bakkekonsentrasjoner.
Virkningen av forurensninger i atmosfæren vurderes ofte ut fra beregnete konsentrasjoner. I en modell for spredningen må de meteorologiske parametrene omtalt ovenfor inngå: Vind- retning, vindhastighet og turbulenstilstand. En nøyaktig matematisk modell for beskrivelse av spredningen er meget komplisert og krever nøyaktige data for de meteorologiske
parametre som en i praksis sjelden har. Detaljerte beregninger lar seg derfor vanskelig gjennomføre.
Vanligvis nytter en statistiske beregningsmetoder som har vist seg å gi brukbare resultater. Disse er begrenset for anvend- else innenfor de første 10-15 km fra utslippet og innenfor en tidsskala som ikke medfører store endringer i spredningsfor- holdene. Beregningene baseres oftest på en antatt Gaussisk konsentrasjonsfordeling (normalfordeling) horisontalt og
vertikalt vinkelrett på·middelvindretningen (transportretningen).
For beregning av bakkekonsentrasjoner som resultat av utslipp av luftforurensninger fra et varmekraftverk, er det av vesentlig betydning å kjenne den hevningen røykskyen vil få på grunn av varmeoverskudd. Røykhevningen (overhøyden) er avhengig av vind- styrken og kan bli flere hundre meter under rolige vindforhold.
Forurensningene vil under transporten i atmosfæren etter hvert omdannes. En skiller gjerne mellom "primære" forurensninger, det vil si de som slippes ut direkte, og "sekundære" det vil
si de som dannes i atmosfæren etter utslippet. De viktigste primære luftforurensningene er
- svoveldioksyd, - nitrogenoksyder,
- partikler (indkludert toksiske metaller), - organiske stoffer (ufullstendig forbrente
hydrokarboner),
- karbonmonoksyd og karbondioksyd.
Disse forurensningene kan danne sekundære forurensninger som - svovelsyre og andre sulfater,
- salpetersyre og andre nitrater, - fotokjemiske oksydanter.
Både de primære og de sekundære forurensningene er dels gasser, dels partikler.
Noe forenklet kan en si at de sekundære forurensningene er oksydasjonsprodukter av de primære. Hvor raskt oksydasjonen skjer, er avhengig av en rekke forhold. Tradisjonelt har det vært vanlig å skille mellom to forskjellige typer oksydasjon, henholdsvis "katalytisk" og "fotokjemisk", det finnes imidler-
tid også kombinasjoner av dem.
Den første foregår ved høy relativ fuktighet og høyt partikkel- innhold. Oksydasjonen skjer for en stor del i partikkelfasen, og metallsalter Øker oksydasjonshastigheten. Oksydasjonen av svoveldioksyd antas i dette tilfellet å skje raskere enn oksydasjonen av nitrogenoksyder.
Den andre typen foregår ved påvirkning av sollys og ofte høy temperatur (over ca 15°c). Sollyset spalter enkelte lysabsorb- erende gasser (nitrogendioksyd, aldehyder og andre). Oksyda- sjonen skjer ved kjedereaksjoner mellom blant annet nitrogen- oksyder og organiske stoffer, og fotokjemiske oksydanter blir dannet. Nitrogenoksyder kan oksyderes noe raskere enn svovel- dioksyd.
Av de fotokjemiske oksydantene er særlig ozon og PAN (peroksy- acetylnitrat) viktige, men en rekke andre dannes også. Det er utført svær t få målinger av organiske stoffer i atm osfæren i Norge. Det er derfor vanskelig i detalj å anslå muligheten for oksydantdannelse. Imidlertid har en i somm erhalvåret målt høye konsentrasjoner av ozon (over den amerikanske luftkvali- tetsnormen på 160 µg/m3) både i Oslo og Grenland. Dette indi- kerer at utslippene av organiske stoffer i Oslofjord-området flere steder er store nok til at fotokjemiske oksydanter kan dannes. Situasjoner med solgangsbris i sommerhalvåret vil være de viktigste i denne sammenhengen.
De fleste stoffene som tilføres atmosfæren ved feks skorsteins- utslipp, vil før eller siden føres tilbake til bakken. Dette
skjer ved tørravsetninger og gjennom nedbøren.
Tørravsetningene skjer ved direkte absorpsjon av gasser og ved at aerosolpartikler avsettes på vegetasjon, jordbunn og vann.
Det er vanlig antatt at avsetninger skjer proporsjonalt med konsentrasjonen av luftforurensninger umiddelbart over bakken.
Proporsjonalitetsfaktoren kalles en avsetningshastighet og er avhengig av underlagets beskaffenhet, vegetasjonstype og
meteorologiske parametre.
Utvasking av forurensninger ved nedbøren kan skje ved at
forurensningene deltar i de sky- og nedbørdannende prosessene, eller ved at nedbøren fanger opp partikler og absorberer gass mens den faller gjennom lufta.
For gassformige, kontinuerlige utslipp fra høye skorsteiner, der en ikke tar hensyn til endringer av røykgassenes sammen- setning under spredningen, brukes gjerne spredningsformler av Gaussisk type.
Hvis en betrakter et rettvinklet koordinatsystem med origo i skorsteinsbasis, x-aksen horisontalt i middelvindens retning, y-aksen normalt på denne i horisontalplanet og z-aksen vertikalt, er konsentrasjonen
x
(µg/m3) i punktet (x,y,z) gitt ved:x(x,y,z)
=
Q e. 2
~ y
(H-z) 2 2a 2
z
+
e(H+z)
2
2a 2 ]
z
Her er Q utslippsmengden (µg/s), uer middelvindhastigheten (m/s) mellom bakken og røykskyen og Her effektiv skorsteins- høyde (m). Konsentrasjonsfordelingen normalt på x-aksen er beskrevet ved normalfordelinger både horisontalt og vertikalt.
Spredningsparametrene cry og a2, som er standardavvikene (m) i disse fordelingene, er funksjoner av avstanden fra kilden og av turbulensintensiteten. Beregningene forenkles dersom en bare beregner de maksimale konsentrasjonene på bakken, langs projeksjonen av røykfanens akse (y=z=O). Sprednings- formelen reduseres da til:
x(x,0,0)
=
'ITa a Q u ey z
H2
- 2cr2
z
Standardavvikene i den horisontale og vertikale konsentrasjons- fordelingen er gitt som funksjon av avstanden fra utslippet:
=
a xP a ya
=
b xqz
Det foreligger i litteraturen forskjellige verdier for konstant- ene a, b, p og q. For vurdering av utslipp fra høye skorsteiner har en valgt åta utgangspunkt i data fra et 100 m høyt utslipp ved Brookhaven National Laboratory i USA (1). Spredningsklassene er modifisert noe for tilpasning til norske forhold, idet den mest ustabile klassen er sløyfet og en ny klasse, lett stabil, er innført. Følgende konstanter inngår i de fire stabilitets- klassene:
a b p q
Instabil temperatursjiktning 0.36 0.33 0.86 0.86 Nøytral " 0.32 0.22 0.78 0.78 Lett stabil " 0.31 0.16 0.74 0.74
Stabil " 0.31 0.06 0.71 0.71
Usikkerheten i spredningsparametrene Øker med avstanden fra kilden, og de bør ikke brukes for avstander mer enn 10-15 km fra utslippet.
Spredningsparametrene ovenfor gir gasskonsentrasjoner i røyk- skyen midlet over 1 time. På grunn av vindens stadige fluktua- sjoner vil middelkonsentrasjonen i et punkt avta med Økende midlingstid. Dette tas hensyn til i beregningene.
Bakkekonsentrasjonen er avhengig av høyden på røykskyens akse over bakken (H). Denne høyden er gitt av uttrykket:
H
=
hs + 6h - k hthvor hs er den fysiske skorsteinshøyden og 6h er overhøyden som resultat av røykens utslippshastighet og varmeoverskudd i forhold til omgivelsene. ht er høyden av de topografiske ujevnheter over det nivå der skorsteinen er plassert, og k er en faktor mellom 0 og 1, avhengig av terrengets beskaffenhet og bratthet, atmosfærisk stabilitet og røykskyens hØyde i forhold til terrenget.
For beregning av overhøyden er det utviklet en rekke formler.
De fleste er empiriske og bygger på observasjoner av røykfaner under forskjellige meteorologiske forhold. Riktig valg av over- høydeformel er av stor betydning for en riktig vurdering av luftkvalitet og skorsteinshøyde ved et nytt anlegg. Det er vanligvis stor spredning i resultatene fra de forskjellige formlene. Hvis overhøyden estimeres for stor, vil bakkekonsen- trasjonene bli for lave, og den nødvendige fysiske skorsteins- høyden blir anslått for lav.
For store varmekraftverk med høye piper og stort varmeoverskudd brukes gjerne Briggs' formel for overhøydeberegning (2).
Briggs' formel gir resultater som for varmekraftverk avviker relativt lite fra overhøydeformler utviklet i Sverige (3).
For beregning av tørravsetning på bakken antar en at avsetningen er proporsjonal med konsentrasjonen av luftforurensning umiddel- bart over bakken. Proporsjonalitetsfaktoren uttrykker en av- setningshastighet. Hvis en nytter følgende definisjon av av- setningshastighet
=
avsatt mengde pr flate-enhet og pr tidsenhet vd gasskonsentrasjon over flatenkan mengden (D) av en forurensningskomponent som avsettes på bakken, uttrykkes som produktet av konsentrasjonen (c) av den samme komponent og avsetningshastighet (vd)
Avsetningshastigheten for forskjellige stoffer er bestemt empirisk. For svoveldioksyd brukes oftest verdier omkring 0.8 cm/s, og for sulfat brukes 0.1-0.3 cm/s.
For å se på hvilke konsentrasjoner en maksimalt kan regne med å få i bakkenivå, må en foreta beregninger i situasjoner med særlig ugunstige spredningsforhold.
En situasjon som kan tenkes å opptre en varm somm erdag, er at en stabil sjøbris transporterer luftforurensningene innover land hvor lufta blir instabil. Instabiliseringen resulterer i røyknedslag og høye bakkekonsentrasjoner, som i en slik situasjon kan beregnes på grunnlag av en modell (4) der det forutsettes at høyden av de instabile luftm assene gradvis Øker med Økende avstand fra kysten og til slutt når opp til røyk-
fanens nivå. En kan få maksimal konsentrasjon 3-4 km fra ut- slippsstedet. Sannsynligheten er at en skal få et slikt røyk- nedslag et eller annet sted i Oslofjord-området kan anslås til ca 2.5% på årsbasis. Sannsynligheten for at ett bestemt punkt
(et målested) skal utsettes for røyknedslag er langt mindre enn 2.5%. På Vestlandet er sannsynligheten for røyknedslag mindre enn i Oslofjord-området.
De høye bakkekonsentrasjonene ved disse spesielle meteorologiske situasjonene er av kort varighet. I ett punkt vil varigheten vær e fra noen minutter og opp til maksimalt ca en halv time.
En situasjon med en meget kraftig inversjon mellom 250 og 300 m over bakken og med instabil temperatursjikting og god blanding under inversjonssjiktet, kan forekomm e om formiddagen på en varm somm erdag idet en stabil natteinversjon brytes opp fra .bakken på grunn av soloppvarming. En slik situasjon kan fore-
komm e over innlandet, men er mindre sannsynlig ved kysten. De ytre betingelsene (solskinn og svakt ytre vindfelt) vil være de samm e som de som setter i gang en sjøbris, slik at en ved kysten får den samm e situasjonen som beskrevet ovenfor.
Beregninger for situasjoner med vindstille kan vanskelig
gjennomføres da en mangler modellgrunnlag for slike tilfeller.
Under slike situasjoner vil det vær e viktig at gassene har tilstrekkelig varmeoverskudd slik at de raskt bringes høyt
over bakken. Dersom varmeoverskuddet er stort nok, representerer vindstille et mindre problem enn situasjoner med vind og
mulighet for røyknedslag.
2 MILJØPÅVIRKNINGER
2.1 Svoveloksyder
Svoveloksydene er de luftforurensningene som har fått størst oppmerksomhet i samband med kraftverk basert på fossilt brensel.
Etter utslippet i atmosfæren vil svoveldioksyd (S02) etterhvert oksyderes til svovelsyre (H2SO~) og andre sulfater. Halverings- tiden for S02 vil kunne variere fra under 1 time i svært for- urenset luft til flere uker i ren og tørr luft.
Miljøpåvirkningene av svoveldioksydutslippene kan mest hen- siktsmessig deles i to, nemlig direkte virkninger av S02 som for eksempel sviskader på vegetasjon, og indirekte virkninger som forsurning av jordsmonn og vann. De direkte virkningene er mest aktuelle innenfor en begrenset avstand fra utslippene hvor konsentrasjonen ennå er relativt hØy, mens indirekte virkninger kan forekomme på langt større avstander.
S02-skader på planter har vært kjent i lang tid, både i Norge og andre industrialiserte land, særlig ved smelteverk der svovel- holdig malm røstes. Her finner en ofte store områder hvor
skog og annen plantevekst er Ødelagt. I de seinere år har det forekommet en del skader omkring industrielle olje- fyringsanlegg.
S02-gass opptas i vegetasjonen gjennom spalteåpningene i
bladene. Plantene har en viss evne til å oksydere S02 til sulfat.
Hvis denne overskrides, vil det etter hvert oppstå synlige skader, slik at hele bladet eller deler av det dør. Dette kalles ofte for sviskader. Begynnende skader kan observeres
i mikroskopiske snitt lenge før de blir synlige. Det er særlig cellene rundt spalteåpningene som først viser skader.
Følgene av sviskader er at plantens livsprosesser nedsettes, eventuelt at planten dør.
Luftutvekslingen som skjer gjennom spalteåpningene, er nød- vendig for plantenes livsprosesser (fotosyntese, respirasjon og transpirasjon). Spalteåpningene, som finnes på alle grønne plantedeler, er regulerbare. Åpning og lukking styres av plan- tenes livsprosesser og vil være avhengig av ytre faktorer som lys, fuktighet og temperatur. Spalteåpningene vil lukkes ved mørke, lav fuktighet og lav temperatur. Plantene kan imidlertid
ikke aktivt beskytte seg mot luftforurensninger ved åpning og lukking av spalteåpningene.
Det er stor variasjon blant planteartene med hensyn til hvor høye S02-konsentrasjoner de tåler. Blant de mest ømfintlige er flere av lavartene. I S02-forurensete områder (feks by- omr åder) ser en ofte at lav er forsvunnet, uten at en kan se
skader på høyere planter.
Av høyere planter er bartrær, sær lig gran og furu, Ømfintlige overfor S02, mens løvtrærne er mer motstandsdyktige. Mens løvtrær ne skifter blader hvert år, må bartrær ne leve med de skadde nålene i flere år (3-10 år).
Den "sekundær e normen" i de amerikanske grenseverdiene for luftkvalitet (5) er satt for å beskytte naturmiljøet. De sekundær e normene er for S02:
60 µg/m3 gjennomsnitt over 260
1300
II II II
II II II
1 år 24 timer
3 timer
For å beskytte ømfintlige planter er det i Vest-Tyskland fore- slått grenseverdier for S02 (6). Disse er gradert med hensyn til plantenes sensitivitet, og en tar også hensyn til at det er viktigst å beskytte plantene i vekstsesongen. Det vest-tyske forslaget har følgende inndeling (alle tall er µg S02/m3):
Halvtimesverdier Årsmiddel Middel for 95- 97 .5-
vekstsesongen · prosentil prosent il Mest Ømfintlige
planter 60 50 220 250
Ømfintlige planter 90 80 350 400
Mindre Ømfintlige
planter 130 1.20 530 600
Fordi det er en nær sammenheng mellom konsentrasjonsnivået og varigheten for at skader skal kunne oppstå, har en i tabellen både angitt middelverdier og prosentilverdier (95% og 97.5%).
En 97.5 prosentilverdi på 250 µg/m3 betyr at konsentrasjonen tillates å være høyere enn 250 µg/m3 inntil 2.5% av tiden.
Blant de "Mest ømfintlige planter" er gran, rødkløver og rips.
Blant de "Ømfintlige" er furu, lerk, lind, bØk, eple, samt bygg, hvete, havre og rug. Blant de "Mindre Ømfintlige" er plomme, kirsebær, potet, tomat og kål.
De indirekte virkninger av svoveldioksydutslippene skyldes at SO2 før eller siden avsettes på bakken som svovelsyre eller sulfat. Svovelsyretilførselen til bakken vil skje både ved tørravsetninger og ved at syren vaskes ut ved nedbør.
Svovel er et nødvendig næringsstoff for plantene, og en Øket tilførsel av sulfat til jorda er ikke i seg selv skadelig.
Årsaken til at svovelsyrenedfall kan ha negativ innvirkning på planteveksten, er at syren kan forsterke utvaskingen av næringsstoffer i jordsmonnet som er viktige for planteveksten.
Syretilførselen kan også virke inn på mikroorganismer og
nitrogenomsetningen i jordsmonnet. De samlete virkningene kan føre til redusert produktivitet.
Svovelsyrenedfall (eller såkalt sur nedbør) har vært sterkt i søkelyset i de seinere år. Dette skyldes blant annet at
fisken er forsvunnet fra en rekke vatn i sør-Norge og at dette er satt i forbindelse med langtransport av forurensninger fra de store industriland i Europa. Under visse meteorologiske forhold vil forurensningene transporteres mot Skandinavia, hvor de utfelles enten ved nedbør eller ved tørravsetninger.
Virkningene på miljøet av svovelsyretilførselen er ikke helt klarlagt. I Norge er det for tiden i gang et fellesprosjekt hvor flere norske institutter deltar for å undersøke hvilken
virkning den sure nedbøren har på skog og fisk ("SNSF-prosjektet").
Endel foreløpige konklusjoner fra prosjektet er samlet (7).
Utvaskingen av jordsmonnet skjer ved at de utbyttbare kationer som magnesium, kalium , natrium og kalsium , blir vasket ut og erstattet med hydrogenioner fra vannet som siger gjennom jords- monnet. På den andre siden blir det gjennom forvitring (fysisk og kjemisk) stadig frigjort nye næringsstoffer. Dette er en naturlig prosess som har foregått gjennom tusenvis av år, og som har medvirket til dannelse av de forskjellige jordsprofiler.
Forsøk har vist at uvasking av feks kalsium Øker når surheten av nedbøren Øker (8). En Økning i surhet vil også medføre at forvitringen og dermed frigjøringen av feks kalsium Øker.
Jordsmonnet i store deler av de norske skogsomr ådene er imid- lertid meget surt og kalkfattig, og forvitringen vil da
muligens ikke kunne erstatte det ekstra tapet den Økte surheten i nedbøren medfører.
I jordbruket blir det anvendt store mengder handelsgjødsel, blant annet kalk som syrenøytraliserende middel. Et Økt syre- nedfall vil kunne Øke behovet for kalking.
Debatten omkring syrenedfallets virkning på skogproduksjonen har i første rekke dreid seg om hvilken betydning de utvaskbare næringsstoffene har. På grunnlag av regresjonsanalyser er det påvist samvariasjon mellom kalsium innholdet i jordsmonnet og skogstilveksten (9).
Hvor mye forsurningen kvantitativt betyr for skogens naturlige produksjonsevne, er et omstridt spørsmål. Det har vært gjort Økonomiske beregninger over tapet som en gitt syretilførsel medfører. De fleste hevder at en vet meget lite om dette og derfor trenger mer forskning på området.
Syrenedfallet over sør-Norge og sør-Sverige på grunn av lang- transport av forurensninger er anslått å kunne medføre en
tilvekstreduksjon på barskog på mellom 0.3% og 0.5% pr år (10).
Dette må antas å være en øvre grense (11). I praksis har det ennå ikke vær t mulig å påvise at det sure nedfallet har ført til tilvekstreduksjon i norske skoger.
Sjøvann har stor buffer-evne, og med de meget store vannm asser er det lite sannsynlig at en Økt syretilførsel kan ha virkninger på livet i havet.
Til innsjøer og elver må en vente sær lig stor tilførsel i snø- smeltingen. Snøen vil lagre forurensningene gjennom vinteren, og disse frigjøres i løpet av smelteperioden. I jordbunnen er det ofte tele, og mulighetene for nøytralisering er mindre.
Derfor finner en vanligvis høy surhet (lave pH-verdier) i elvene under vårflomm en (12).
Graden av forsurning av ferskvannet innen et område vil være avhengig av innholdet av nøytraliserende komponenter i jords- monnet. Størst surhet får en når jordsmonnet har liten nøy-
traliserende evne. I de kalkrike kamb rosilur-områdene finner en ingen forsurning av ferskvann.
Surt nedfall har i Norge Økt surheten i ferskvann og påvirket organismer på nær sagt alle nær ingsnivåer i Økosystemet. Under- søkelser antyder at både plante-plankton og evertebratsam funn blir påvirket. Antall arter synes å bli redusert, påvekstalger akkum uleres i sure elver og bekker, og nedbrytingen av organisk materiale blir nedsatt ved lav pH. Forsurning må betraktes som en alvorlig Økologisk skade.
Det mest øyenfallende resultat av forsurningen er effektene på fisk. På Sørlandet er en rekke av de større elvene nå tomm e for laks og delvis tomm e for sjøaure. I tillegg er svært mange sjøer blitt fisketomm e de siste 20-30 år. Fiskedøden skyldes vanligvis at reproduksjonen blir Ødelagt ved at vannkvaliteten på gyte- og oppvekstområdene er blitt Ødelagt. Det er doku- mentert massiv fiskedød både av laks og aure i forbindelse med
snøsmelting eller etter kraftig regn.
Sur nedbør er også satt i samm enheng med den nedgang i skogs- fuglbestand en har observert blant annet i Agder-fylkene de siste 10-20 år. En kan imidlertid ikke trekke sikre konklu- sjoner om dette (13).
Flere av de foreløpige konklusjonene fra SNSF-prosjektet er kritisert av Rosenqvist (14), som understreker betydningen av å se tilførselen av sure komponenter fra atmosfæren i forhold til andre prosesser i nedslagsfeltene og virkning av endret arealbruk, skogsdrift o.l. Forskere i SNSF-prosjektet har imøtegått Rosenqvist på en rekke punkter (15).
Svenske undersøkelser omkring varmekraftverket i Stenungsund (16) har indikert at tilførselen gjennom nedbør på grunn av varmekraftverket var 10-15% av bakgrunnsverdien innen for de nærmeste 15 km . En sammenlikning med utslippene indikerer at mindre enn 5% av den SO2 som ble sluppet ut under nedbør, ble avsatt innenfor 15 km fra verket. Andre svenske undersøkelser (17) konkluderer at innenfor ca 100 km utslippsstedet vil all svoveldioksyd som slippes ut under nedbør, være vasket ut.
I oppholdsvær vil svoveloksydene kunne transporteres over svært lange avstander (1000-2000 km).
De største forurensningsproblemene på Østlandet har en sann- synligvis i de sentrale og østre deler av Østfold og i søndre deler av Buskerud og Telemark. I Akershus ligger problemområdene langs grensen mot Hedmark. I alle disse områdene er sure sjøer og skader på fisket dokumentert. I en del tilfeller er sjøene helt fisketomme. I Østfold er forholdene noe spesielle. Det foreligger få konkrete opplysninger om direkte skadevirkninger, antakelig på grunn av utilstrekkelige registreringer. Mindre attraktive fiskearter dominerer fiskefaunaen, og innlandsfisket er kanskje ikke gjenstand for samme interesse i Østfold som i de øvrige områdene.
Kunnskapsomfanget er ikke tilstrekkelig til å analysere de effektene en Øket belastning vil gi. Det er likevel rimelig å anta at en såpass hØy Økning i tilførselen som et kull- eller oljefyrt kraftverk uten effektiv svovelrensing representerer, vil føre til at forurensningen over store områder vil bli forsterket.
I hvilken grad luftforurensninger fra varmekraftverk vil øke korrosjonshastigheten avhenger av flere faktorer. Viktigst er kraftverkets lokalisering i forhold til øvrig bebyggelse, utslippsmengder, spredningsforhold og klimatiske betingelser som luftfuktighet, nedbørfrekvens og temperatur. Av utslippene fra varmekraftverk er svovelforurensningene de mest korrosive.
I det følgende gis en kortfattet oversikt over korrosjonsbe- standigheten hos ulike materialer og hvordan denne påvirkes av luftforurensninger (18).
En metalloverflate må ha en eller annen form for fuktighet dersom forurensningene skal ha noen korrosiv effekt. Tilstede- værelsen av fuktighet bestemmes dels av klima-faktorer, dels av korrosjonsproduktenes hygroskopiske egenskaper. De viktigste faktorer er korrosjonsproduktenes porøsitet og innhold av
vannløselige salter.
Fuktighet på metalloverflater forekommer både ved nedbør og ved hØy relativ fuktighet. For de fleste metaller og legeringer Øker korrosjonen vesentlig når relativ fuktighet overstiger ca 85%, men denne verdien varierer med korrosjonsproduktenes egenskaper. Når fuktighetsfilmen fryser, stanser korrosjonen.
"Korrosivt klima" kan karakteriseres som et klima med høy ned- bør og tåkefrekvens, høy relativ fuktighet og temperatur, få soltimer og få frostdager. Selv i et slikt klima kan imidlertid korrosjonsangrepene bli relativt små om luftas innhold av
forurensninger er lavt.
Svovelforurensningene opptas på metalloverflaten ved adsorpsjon av gassformig svoveldioksyd og ved avsetning av sulfater og svovelsyreholdige partikler. Videre tilføres metalloverflatene svovelforurensninger med nedbøren.
Svovelforurensningene på metalloverflaten kan akselerere korro- sjonen på flere måter, ved å bryte ned beskyttende oksydfilmer og korrosjonsprodukter, gjøre korrosjonsproduktene mer hygro- skopiske, øke den elektrolytiske ledningsevnen i fuktighets- filmen, og gjøre fuktighetsfilmen surere.
For de fleste metaller er korrosjonshastigheten tidsavhengig.
Den er størst i starten og avtar til den når en konstant verdi etter 3-5 års eksponering. Dette forløpet fremkommer fordi korrosjonsproduktene som etter hvert avlagres, har en viss beskyttende virkning.
Ulegerte stål omfatter de rene karbonstål, karbonmanganstål og mikrolegerte stål. De nyttes til bruer, industribygninger, master, kjeler, skip etc.
I områder med temmelig like klimatiske betingelser kan vari- asjonene i korrosjonshastighet for ulegerte stål hovedsakelig tilskrives variasjoner i luftas innhold av svovelforurensninger, og en variasjon med en faktor 5 er ikke uvanlig. I umiddelbar nærhet av sjøen har også havsaltet en korrosjonsstimulerende effekt.
I følge en svensk undersøkelse (19) er korrosjonshastigheten for ulegert stål tilnærmet proposjonal med S02-konsentrasjonen på årsbasis. Proporsjonalitetsfaktoren er forskjellig for by- og landatmosfære avhengig av tilstedeværelsen av andre stoffer.
Hvis S02-konsentrasjonen et sted Øker fra 10 µg/m3 til 20 µg/m3 på årsbasis, vil en under ellers like forhold få en Økning i korrosjonshastigheten med en faktor 2. Hvis S02-konsentrasjonen
et annet sed f.eks. i en by, Øker fra 30 µg/m3 til 35 µg/m3, vil korrosjonshastigheten Øke med ca 17%.
Sammenliknet med stål har sink god bestandighet mot atmosfærisk korrosjon. Dette skyldes at sink beskyttes av et fastheftende overflatebelegg av sinkoksyd og sinkkarbonat. Sjiktet brytes
ned både av syre og av svovelforurensninger. Korrosjonshastig- heten Øker da kraftig.
Sinkens korrosjonshastighet varierer derfor sterkt med luftas innhold av svovelsure forurensninger. Undersøkelser utført i Vest-Tyskland (20) og Tsjekkoslovakia (21) viser en lineær
samm enheng mellom sinkens korrosjonshastighet og luftas svovel- innhold. I Sverige varierer sink-korrosjonen med en faktor
8 mellom land- og industriatm osfær e.
Kopper og kopper-legeringer har relativt god bestandighet mot atmosfær isk korrosjon. År saken er at kopper beskyttes av et fastheftende overflatebelegg av basiske koppersalter. Samm en- setningen av denne såkalte patina avhenger av luftas kjemiske samm ensetning. I by- og industriatm osfær e med høyt svovel- innhold dominerer basisk sulfat, mens kloridinnholdet er høyt i kystområder. I følge undersøkelser i Storbritannia varierer korrosjonshastigheten mellom land- og industriatmosfære med omtrent en faktor 2.
Alum inium og dens legeringer har god bestandighet mot atmo-
sfær isk korrosjon. Dette kan tilskrives den tette og beskyttende oksydfilm som dannes på metalloverflaten. Aluminium absorberer også atm osfær isk svoveldioksyd i mindre grad enn andre metaller.
I forurenset atmosfær e kan det inntreffe en lokal nedbrytning av den passiverende oksydfilmen. Angrepene får da karakter av såkalte groptæringer, dvs punktformige angrep som kan bli av dybde på noen 1/10 mm . Korrosjonsproduktene fører imidlertid til at groptæringene ofte stanser, og korrosjonshastigheten målt som materialtap er meget lav. Groptæringene kan imidlertid
i mange tilfeller føre til alvorlige reduksjoner i material- styrken.
Korrosjonshastigheten for aluminium er sterkt avhengig av miljøets surhetsgrad og vil Øke vesentlig når pH blir lavere
enn ca 3 eller høyere enn ca 10 (22).
Av ikke-metalliske materialer er det særlig visse malinger som påvirkes av svovelforurensninger. Linoljebaserte malinger er spesielt Ømfintlige, mens hurtigtørkende alkyd-malinger påvirkes i liten grad.
I en amerikansk undersøkelse (23) er det anslått at av de skadene luftforurensninger forårsaker på materialer, svarer metaller for ca 40%, malinger for ca 30%, mens resten utgjøres
av tekstiler, plaster, gumm i etc. Dette gjelder for alle typer luftforurensninger, ikke bare svoveloksyder.
2.2 Nitrogenoksyder
Nitrogenoksyder dannes under forbrenningen ved at nitrogen og oksygen fra lufta reagerer. Dersom det finnes nitrogen i
brenslet vil også dette oksyderes. Nitrogenoksydene slippes ut vesentlig som nitrogenmonoksyd (NO), men små mengder nitrogen- dioksyd (NO2) dannes også. Forholdet NO/NO2 i utlippet fra et varmekraftverk er 20/1 eller høyere. NO og NO2 kalles ofte med et fellesnavn for NOx.
I atmosfæren skjer oksydasjon av NO til NO2 og etterhvert også til salpetersyrling (HNO2) og salpetersyre (HNO3). I fravær av sollys skjer oksydasjonen av NO til NO2 svært langsomt, halveringstiden for NO vil være flere døgn. Hvis en har sollys og i tillegg organiske stoffer i lufta, kan halveringstiden
være mindre enn en time. I slike tilfeller skjer det fotokjemiske reaksjoner, og ozon og andre oksydanter blir dannet.
Undersøkelser fra USA viser at i røykfanen fra varmekraftverk får en ikke dannet fotokjemiske oksydanter dersom det ikke til- føres organiske stoffer fra andre kilder (24). let slikt til- felle har en muligheter for oksydantdannelse også uten bidrag fra et varmekraftverk. Imidlertid vil nitrogenoksydene fra varmekraftverket Øke det generelle nivået av NOx i lufta, og konsentrasjonen på regional skala av oksydanter vil kunne Øke.
Den amerikanske "sekundære norm" for nitrogendioksyd (NO2) er lik den primære, neml_ig 100 µg NO2/m3 som årsmiddel. For NO er det ingen grenseverdi i USA.
Det er ikke sannsynlig at den amerikanske grenseverdien for NO2 vil bli overskredet som følge av utslippene fra et varme- kraftverk. Verket vil imidlertid bidra til å heve det generelle nivået av nitrogenoksyder. Miljøeffekter av nitrogenoksyder skal derfor kort omtales.
Nitrogenoksyder kan gi sviskader på vegetasjonen på samme måte som svoveldioksyd, men plantene tåler høyere konsentrasjoner av NO
X
enn av SO2. Som en tommelfingerregel kan en angi at NO -konsen- x trasjonen må være 5-10 ganger høyere enn SO2-konsentrasjonen for å gi tilsvarende sviskader.
Salpetersyren som dannes av nitrogenoksydene, vil ikke i samme grad som svovelsyre forårsake Økt utvasking av jordbunnen og forsuring av vatn og elver. Utslippene av nitrøse gasser kan
også ha positive effekter, idet de vil føre til en viss nitrogen- gjødsling av områdene omkring verket.
Imidlertid kan nitrogenpåvirkningen ha negativ effekt på vass- dragene, idet Økt nitratnedfall vil Øke eutrofieringen.
Nitrogenoksydene NO og NO2 er langt mindre vannløselige enn svoveldioksyd og har liten korroderende virkning. Imidlertid bidrar salpetersyre som dannes fra NO og NO2, til å Øke den generelle forsurningen av nedbøren. Målinger i Agder og på Østlandet indikerer et nitratinnhold i nedbør på 30-50% av sulfatinnholdet, regnet på ekvivalentbasis. Dette kan imidler- tid variere fra dag til dag innen vide grenser.
Da NO oftest oksyderes langsommere enn SO2, vil forsurningen
X
innenfor de nærmeste 100 km fra et varmekraftverk vesentlig skyldes SO2• I den grad NO oksyderes vil den imidlertid Øke X den korrosjonen som er pH-avhengig, det vil særlig si korro- sjon av sink og aluminium.
2.3 Fotokjemiske oksydanter
Fotokjemiske oksydanter kan forårsake skader på en rekke nytte- vekster som tomater, bønner, spinat, reddik og salat. Visse bar- trær er også Ømfintlige for fotokjemiske oksydanter, særlig
sammen med svoveldioksyd. Oksydantene kan gi vegetasjons- skader ved relativt lave konsentrasjoner, og de vanlige
grenseverdiene for luftkvalitet gir liten margin med hensyn til skader.
Fotokjemiske oksydanter kan gi skader på visse kunstfibre,
særlig kunstgummi av typen styrenbutadien, polybutadien og poly- isopren. Polyester og nylon kan også angripes.
2.4 Partikler, inkludert toksiske.metaller
Partikler som slippes ut i atmosfæren stammer dels fra aske- innholdet i brenslet og dels fra ufullstendig forbrenning (sot).
For kull kommer i tillegg partikkel-avblåsing under transport og lagring.
Partiklenes spredning i atmosfæren er i avgjørende grad av- hengig av partikkelstørrelsen. Som mål på størrelsen brukes gjerne diameteren (målt i µm). Da partiklene ikke nødvendigvis er kuleformet, brukes begrepet aerodynamisk diameter, som er diameteren på en kuleformet partikkel med tetthet som vann og med samme fallhastighet som den aktuelle partikkelen.
Partikler med diameter større enn 10 µm vil sedimentere raskt og avsettes relativt nær kilden. Dette vil gjelde for kullstøv fra avblåsing under transport og lagring. En vil her kunne få merkbar Økning av støvfallet innenfor en radius på ca 1 km
fra bearbeidings- og lagerplasser. Ved høy vindhastighet vil det belastede området strekke seg noe lenger ut enn 1 km.
De fleste partiklene som slippes ut med røykgassene (aske og sot), vil ha diameter vesentlig mindre enn 10 µm, særlig der-
som elektrofilter er installert. Disse partiklene vil spres samm en med røykgassene som svevestøv.
Den sekundære am erikanske grenseverdien for svevestøv er 60 µg/m3 geometrisk middel over 1 år
150 " over 24 timer.
Det er svært lite sannsynlig at svevestøvkonsentrasjonen fra et varmekraftverk noe sted vil være høyere enn dette, sann- synligvis vil den være vesentlig lavere.
Fra kullfyrte kraftverk i USA er det konstatert at partikler med små mengder radioaktive isotoper, bl.a. radium-226 og thorium-228 slippes ut til atmosfæren. Disse isotopene har lang halverings- tid, henholdsvis 1620 år og 1.9 år.
Partikler som slippes ut med røykgassene, kan inneholde metaller som er skadelige. Enkelte metaller kan også foreligge i gass- form. Konsentrasjonen i atmosfæren vil være avhengig av ut- skillingsgraden i partikkelfilteret og av brenselets sammen- setning.
Fra kullfyrte kraftverk har oppmerksomheten særlig vært rettet mot kadmium og kvikksølv som begge akkumuleres i næringskjeden.
Kvikksølv slippes ut hovedsakelig i gassform. Fra oljefyrte kraftverk kan utslippene av nikkel og vanadium gi problemer.
Vanadium avsatt på marken virker inn på plantevekst ved at
plantenes opptak av fosfor blir hemmet. Dette har vært observert omkring et oljefyrt kraftverk i Sverige.
Både for kvikksølv og nikkel gjelder at virkningen på miljøet Øker hvis en i tillegg har forsuringseffekter, det vil si
nedfall av svovelsyre og andre sure komponenter. Dette vil være tilfellet omkring de fleste kull- og oljefyrte kraftverk.
2.5 Organiske stoffer
Fra enhver forbrenning av.fossilt brensel forekommer små mengder organiske stoffer, bl.a. uforbrente og delvis oksyderte hydro- karboner. Karbonm onoksyd dannes ogs. Organiske stoffer kan sammen med nitrogenoksyder delta i dannelsen av fotokjemiske oksydanter, men i røykfanen fra et varmekraftverk vil konsen- trasjonen av organiske stoffer være for lav til at oksydanter kan dannes. Som tidligere nevnt kan imidlertid fotokjemiske oksydanter dannes hvis tilstrekkelige mengder av organiske stoffer blir tilført fra andre kilder, f.eks ved at røyken fra et varmekraftverk passerer over større by- og industriområder.
Fra kull- og oljefyrte kraftverk slippes det også ut hydro- karboner som kan være kreftfremk allende, nemlig polysykliske aromatiske hydrokarboner (PAH). Det er usikkerhet med hensyn til utslippsmengder og miljøeffekter av disse stoffene (25).
3 REFERANSELISTE (1) Smith, M.
(2) Briggs, G.A.
(3) Bringfelt, B.
(4) Hoven, I. van der
Recommended guide for the predic- tion of the dispersion of air-
borne effluents. New York, American Society of Mechanical Engineeers, 1968.
Chimney plumes in neutral and stable surroundings.
Atmos. Environ.
f,
507-510 (1972).Plume rise measurements at indu- strial chimneys.
Atmos. Environ.
I,
5 7 5-5 98 ( 1968) . Atmospheric transport and diffusion at coastal si tes. Nucl: Safety ~, 490-499 (1967).( 5) Environmental protection agency
sets national air quality stand- ards.
J. Air PoU. Cont:r, Ass. 21, 352-353 (1971).
( 6) VDI - Richtlinie maximale immisions verte - Schwefeldioxid - zum
Scutze der Vegetations. 1-16
(1974). Gjengitt i AMBIO ~, 217 (1976).
( 7) Impact of acid recipitation on
forest and freshwater ecosystems in Norway. Ås 1976.
(SNSF-prosjektet. FR 6/76).
(8) Overrein, L.N.
( 9) Skre, 0.
(10)
(11) Malmer, N.
(12) Henriksen, A.
(13) Fimreite, N.
(14) Rosenqvist, I.Th
Sulphur pollution patterns observed;
leaching of calcium in forest soil determined.
AMBIO
l,
145-14 7 ( 1972) •Sur nedbør. Oslo, Norges Natur- vernforbund 1971.
Air pollution across national boundaries. The impact on the environment of sulfur in air and precipitation.
Sweden's case study for the United Nations conference on the human environment. Stockholm, Nordstedt, 1971.
Om effekterna på vatten, mark och vegetation av okad svaveltilfØrsel
£rån atmosfaren. Stockholm 1973.
{Statens Naturvårdsverk. PM 402).
Regresjonsanalyse av pH- og hård- hets observasjoner i sørlandselver.
Vann, ]_, 6 8- 7 6 ( 19 7 2 ) •
Sur nedbørs virkning på skogsfugl.
Ås 1976. (SNSF-prosjektet. IR 28/76).
Et bidrag til analyse av geo- logiske materialers bufferegen- skaper mot sterke syrer i nedbørs- vann. Oslo, Norges Almenviten- skapelige Forskningsråd, 1976.
(15) Sur nedbør og noene alternative kilder som årsak til forsuring av vassdrag. As 1977.
(SNSF-prosjektet).
(16) Granat, L.
Rodhe, H.
A study of fallout by precipitation around an oil-fired power plant.
Atmos. Environ. J_, 781-792 (1973).
(17) Hogstrom, U.
(18) Haagenrud, S.E.
(19) Oden, S.
(20) Schikorr, G.
(21) Barton, K.
Bartonova, Z.
(22) Pourbaix, M.
(23) Barrett, L.B.
Waddall, T.E.
Wet fallout of sulfurous pollutants emitted from a city during rain or snow.
Atmos. Environ. !:!_, 1291-1303 (1974).
Korrosjon forårsaket av luftbårne utslipp fra et varmekraftverk.
Kjeller 1973.
(NILU OR 70/73).
Aspects of the atmospheric corrosion climate.
Stockholm 1965.
(IVA:s korrosionsnamnd. Bulletin nr 45.)
Korrosionsverhalten von Zink und Zinkuberzugen an der Atmosphare.
Werkst. Korros. 15, 537-543 (1964).
Auswertung dreijahriger atmo- spharischer Korrosionsversuche mit Eisen, Kupfer und Zink auf
tschechoslowakischen Prufstationen.
rierkst. Korros. ~, 87-93 (1969).
Atlas for electrochemical equilibria in aquous solutions. Oxford,
Pergamon Press, 1966.
Cost of air pollution damage: A status report.
Research Triangle Park, North
Carolina, Environmental Protection Agency, 1973 (Publication AP 85.)
(24) Determination of the feasibility of ozone formation in power plant plumes. EA-307. Palo Alto, Cali- fornia, Electric Power Research Institute, 1976.
(25) Miljoeffekter och risker vid ut-
nyttjande av energi.
Stockholm, Energikornrnisionen, 1977.
OM UTSLIPP, SPREDNING OG AVSETNING AV TOKSISKE METALLER FRA KULL- OG OLJEFYRTE KRAFTVERK
1 INNLEDNING
De stoffene som har fått størst oppmerksomhet i samband med
utslipp til luft fra kraftverk med fossilt brensel, er utvilsomt svoveldioksyd og nitrogenoksyder. Det er imidlertid velkjent at olje og i særlig grad kull inneholder små mengder av andre elementer, både metaller og ikke-metaller. Fellesbetegnelsen
"tungmetaller" er ofte brukt på endel av disse stoffene. Beteg- nelsen er imidlertid ikke særlig dekkende, fordi flere av stof- fene ikke er "tunge" (f.eks. er beryllium et "lettmetall"), og andre (f.eks. arsen) ikke er metaller.
En har ikke funnet en god fellesbetegnelse på de stoffene som diskuteres her. Et alternativ er "toksiske, uorganiske spor-
stoffer", men heller ikke den er dekkende fordi enkelte metaller også kan være organisk bundet, f.eks. metylkvikksølv.
En har valgt å bruke betegnelsen "toksiske metaller". I tillegg har en tatt med arsen, selen og halogener (bl.a. klor) som
ikke er metaller. Elementenes kjemiske egenskaper gjør at de kan forårsake uheldige funksjonsendringer hos levende organismer selv ved svært lave konsentrasjoner, men samtidig er flere av dem nødvendige for de samme organismene i enda mindre mengder.
Det understrekes at dette notatet er svært kortfattet. Utslipp, spredning og avsetning av disse stoffene er et stort og kompli- sert emne som muligens ennå ikke har fått den oppmerksomhet i litteraturen som det har krav på.
2 UTSLIPP
Både kull og olje inneholder små mengder av en rekke elementer.
Av stoffer som særlig har vært diskutert i samband med olje- fyrte kraftverk, er nikkel (Ni) og vanadium (V). Fra kullfyrte kraftverk har blant annet følgende stoffer fått oppmerksomhet:
arsen (As), kadmium (Cd), krom (Cr), kopper (Cu), kvikksølv (Hg), antimon (Sb), scandium (Sc), selen (Se), sink (Zn) og halogener (1).
Nye varmekraftverk er i dag ofte utstyrt med elektrofilter, og dette kan ha en total virkningsgrad på 90-99.5%. Imidlertid varierer elektrofiltrets effektivitet med partikkelstørrelsen.
Klein et al. (2) har rapportert en virkningsgrad på 80-85%
for partikler med diameter 0.1-0.5 µm, mens den totale virknings- graden var 99.5%.
Under og etter forbrenningen fordeler elementene seg på de
ulike størrelseskategorier av partikler avhengig av elementenes fysiske og kjemiske egenskaper.
De mest flyktige elementene fordamper og forblir i hovedsak i gassfasen. Dette gjelder kvikksølv og halogenene, og i noen grad selen; disse vil ikke oppfanges av et elektrofilter. For- bindelser som er noe mindre flyktige vil fordampe i forbrennings- sonen, men raskt kondensere når temperaturen synker etter for- brenningen. De vil da "anrikes" på de minste partiklene fordi disse har størst overflate pr vektenhet. Dette gjelder blant annet arsen, kadmium, kopper, bly, antimon, selen (delvis) og sink. Disse slipper derfor lettere gjennom et elektrofilter enn de øvrige stoffene.
Hvilke utslipp en kan regne med fra et olje- eller kullfyrt kraftverk, vil avhenge sterkt av råstoffets sammensetning, som kan variere innen vide grenser. Løvblad & Grennfelt (1) har estimert utslipp ved et kullforbruk på 5 millioner tonn pr. år, vesentlig basert på utslippsdata fra et moderne,
kullfyrt kraftverk i USA, Allen Steam Plant i Tennessee (2).
I tabell 1 har en gitt tilsvarende utslippstall for noen stoffer ved et forbruk på 2 millioner tonn kull, dvs det som forbrukes av et 1000 MWe varmekraftverk med lastfaktor 0.75. Det under- strekes at disse tallene bare gir en indikasjon på størrelses- ordenen. Tallene er derfor bare gitt med ett gjeldende siffer.
I tabell 2 er gitt tilsvarende tall for et oljefyrt kraftverk.
Tabell 1: Størrelsesorden for utslipp av endel elementer fra et kullfyrt kraftverk utstyrt med elektrofilter og med forbruk 2 millioner tonn kull pr år (1).
Element Utslipp kg/år
Arsen (As) 200
Brom (Br) 7000
Kadmium (Cd) 20
Klor (Cl) 1 000 000
Krom (Cr) 400
Kopper (Cu) 900
Jern (Fe) 300 000
Kvikksølv (Hg) 700
Nikkel (Ni) 2000
Antimon (Sb) 100
Scandium (Sc) 100
Selen (Se) 800
Vanadium (V) 400
Sink ( Zn) 600
Tabell 2: Størrelsesorden for utslipp av noen elementer fra et oljefyrt kraftverk uten elektrofilter og med forbruk 1.4 millioner tonn olje pr år. (3).
Element Utlipp kg/år
Nikkel (Ni) 10 000
Bly (Pb) 800
Vanadium (V) 50 000
Sink (Zn) 800
En har antatt at kullkraftverket er utstyrt med elektrofilter, mens oljekraftverket ikke er det. En slik antakelse får selv-
sagt store konsekvenser for utslippets størrelse. Dersom også oljekraftverk tenkes utstyrt med elektrofilter, vil utslippene i tabell 2 kunne reduseres atskillig.
Dersom et kraftverk tenkes utstyrt med sjøvannsvasker for fjerning av svoveldioksyd, vil partikkelutslippet reduseres ytterligere. En sjøvannsvasker kan fjerne inntil 15-20% av de partiklene som går gjennom et elektrofilter (4). En kjenner ikke til i hvilken grad elementene i gassfase (kvikksølv, selen, halogener) absorberes i en sjøvannsvasker; dette er et viktig punkt som må avklares nærmere.
3 SPREDNING OG AVSETNING
3.1 Generelt for gasser og partikler
I likhet med gasser vil partikler i atmosfæren spres avhengig av luftas turbulente tilstand. Store partikler vil sedimentere relativt raskt, mens svært små partikler etterhvert vil koa- gulere, dvs. kombineres med andre små partikler og danne større.
En viss tid etter utslippet viser målinger at de fleste gjen- værende partiklene har en diameter på 0.1-1 µm. Innenfor de
nærmeste km fra utslippet vil en i tillegg ha større partikler (diameter 1-50 µm).
I fuktig vær kan partiklene opptre som kondensasjonskjerner.
Hygroskopiske partikler vil da vokse raskt og partikkeldia- meteren kan lett Øke med en faktor 10, noe som vil Øke av- setningen vesentlig.
Hvor raskt store partikler sedimenterer, kan følgende enkle regnestykke gi en indikasjon på. En partikkel med 10 µm diameter har under idealiserte forhold en fallhastighet på ca 1 cm/s. Hvis en antar et 100 m høyt utslipp og en vind- hastighet på 2 m/s, vil partikkelen avsettes 20 km fra kilden.
Avsetning på bakke, vegetasjon etc. beregnes ofte ved å bruke følgende enkle ligning:
D
=
Vd • c ( 1)der vd er en avsetningshastighet (cm/s) og c er forurensnings- konsentrasjonen (µg/m3). Derved blir Den fluks med benevning masse pr tids- og flateenhet.
I figur 1 (5) er det vist hvordan avsetningshastigheten på en jevn overflate varierer med partikkelstørrelsen. Figuren viser at avsetningshastigheten er minst ved en diameter på ca 0.1 µm, og at avsetningshastigheten varierer særlig sterkt med partikkel- diametere omkring 1 µm. Kurven i figur 1 er delvis empirisk og representerer en kombinasjon av flere avsetningsmekanismer.
For avsetning av sulfatpartikler er det vanlig å bruke vd = 0.1- 0.3 cm/s. Ligning (1) kan også brukes for gasser, og for svovel- dioksyd er det vanlig å bruke va= 0.8 cm/s (6).
En annen viktig side ved partikkelavsetning på ulike "gjen- stander" (bakke, vegetasjon etc.) er egenskapene til gjen- standenes overflate. Bare en viss del av de partiklene som treffer en gjenstand, vil bli sittende fast. For partikler er
gjenstandens "klebrighet" av betydning, mens for gasser er det bindinger mellom gassen og overflaten (fysikalsk adsorpsjon, kjemisorpsjon) som er avgjørende.
t- /
~//
' "
'\ I\I I r'
'· ', i-, ,, /. I
,_,,I
10-z. 10°
PARTIKKELDIAMETER ( }Jffl)
Figur 1: Avsetningshastighet (vd) som funksjon av partikkeldiameter ( Blinn, 5) .
Når en beregner maksimale konsentrasjoner av f.eks. svovel- dioksyd, er det vanlig å anta full refleksjon fra bakken, dvs.
alt som måtte bli avsatt blir re-emittert umiddelbart.
At en likevel opererer med en avsetningshastighet for SO2 kan synes inkonsekvent. Imidlertid blir feilen liten fordi tørrav- setningen av gasser og små partikler fra en hØy punktkilde
(f.eks. et kraftverk) vil være en liten del av utslippet, mindre enn 10% innenfor de nærmeste 10-20 km.
Ved nedbør er forholdene annerledes; da kan en vanligvis regne at alt blir avsatt innenfor de nærmeste 100 km.
3.2 Avsetning av kvikksølv
Kvikksølv slippes ut fra kullkraftverk hovedsakelig i gassform;
en regner at 90-100% foreligger i gassfase, mens resten er bundet til små partikler.
Av det gassformige kvikksølv foreligger ca halvparten i ele- mentær form, ca en fjerdedel av uorganisk bundet (to-verdige kvikksølvsalter) og ca en fjerdedel er organisk bundet (vesent- lig metylkvikksØlv).
Målinger bl.a. fra Sverige indikerer at kvikksølv som er avsatt på bakken, lett re-emitteres. Spredningsberegninger og målinger omkring svenske kloralkalifabrikker indikerer at ca 80% av
avsatt kvikksølv blir re-emittert (7).
Denne re-emisjonen er avhengig av flere faktorer. Her skal nevnes to:
- overflatens biologiske aktivitet - temperatur
Disse to faktorene er også innbyrdes koplet, idet den biologiske aktiviteten Øker med Økende temperatur.
Målinger av kvikksølv i luft viser gjennomgående høyere verdier for Skåne (intensivt jordbruk) enn for Småland (vesentlig skog- bruk). HØy biologisk aktivitet synes å gi høy re-emisjon av kvikksølv (7).
Gassformig kvikksølv bindes primært til overflaten ved fysisk eller kjemisk adsorpsjon. Økende temperatur svekker denne adsorpsjonen, og derfor Øker re-emisjonen av kvikksølv ved Økende temperatur.
Johnson & Braman (8) hevder at kvikksølv også kan re- emitteres fra vannflater. Dette gjelder både uorganisk og organisk bundet kvikksølv.
Teoretiske beregninger fra Sverige (9) tyder på at opptak av metylkvikksØlv i vann er avhengig av pH. Det er beregnet at konsentrasjonen av metylkvikksølv i vann er fire ganger så høy ved pH= 4 som ved pH= 7, hvis en antar likevekt med gitt konsentrasjon i luft.
4 BAKKEKONSENTRASJONER
Ved å anta at elementene i partikkelform spres i atmosfæren som gasser, kan en beregne bakkekonsentrasjoner på samme måte som for svoveldioksyd og nitrogenoksyder.
En har gått ut fra de spredningsforhold (vind- og stabilitets- data) som er typiske for Oslofjord-området. I tabell 3 og 4 har en angitt maksimale korttids- og årsmiddelkonsentrasjoner.
Korttidskonsentrasjonene er beregnet ut fra en situasjon der en stabil sjøbris instabiliseres nedenfra når luftmassene
kommer inn over land. Konsentrasjonene er gitt med et gjeldende siffer i ng/m3 (1 ng = 1/1000 µg).
I tabell 3 bør en merke seg den høye konsentrasjonen av klor (80 µg/m3 som korttidsverid). Dette henger sammen med at kull vanligvis har et høyt klorinnhold, inntil 1000 ppm (10), samt at klor slippes ut i gassfase. Det er rimelig å anta at klor i hovedsak vil foreligge som saltsyregass (HCl).
